Segundo Bila e Dezotti (2007), a exposição dos seres vivos aos desreguladores endócrinos levantou uma série de questionamentos, entre os quais: se os DEs provocam efeitos tóxicos em conseqüência da exposição em concentrações reduzidas e quais são os efeitos; se as concentrações ambientais causam risco aos seres vivos e se existe mínima concentração permitida, sem riscos a biota; se os testes usados podem realmente prever o mecanismo de ação dessas substâncias nos organismos expostos.
Os organismos possuem variabilidade o que afeta a sensibilidade dos mesmos mediante a exposição aos compostos químicos e conseqüentemente produzindo diferentes resultados nos testes de toxicidade. A variabilidade entre os organismos decorre de características fisiológicas das espécies (nutrição, sexo, estágio de vida), técnicas de cultivo e característica do composto químico a ser testado (solubilidade, volatilidade, degradabilidade e pureza) (COWGILL, 1987; RAND, 1995).
Segundo Servos (1999), a toxicidade do NP em invertebrados pode variar entre 20 e 3000 µg L-1 enquanto a toxicidade do BPA em organismos aquáticos encontra-se na faixa de 1000 e 10000 µg L-1 (ALEXANDER et al., 1988).
Assim, para a espécie Daphnia similis o CE(I)50 médio ao NP foi de 0,309 (±0,193) mgL-1.Para Ceriodaphnia silvestrii foram obtidas duas médias para CE50 , uma para solução padrão em água 0,4520 (±0,145) mgL-1 e outra com padrão em etanol de 0,054 (±0,006) mgL-1 e para Ceriodaphnia dubia o valor de CE50 foi de 0,0339 (±0,0048) mgL-1. Esses resultados evidenciam a toxicidade do nonilfenol a esses Cladóceros.
Em relação ao BPA, para Daphnia similis o CE(I)50 médio foi de 10,64 (±2,008) mgL-1 e para Ceriodaphnia silvestrii foi de 19,9 (±10,71) mgL-1, indicando o efeito tóxico do bisfenol A a esses organismos.
Os organismos-teste apresentaram uma menor sensibilidade ao nonilfenol quando comparado com os demais cladóceros em estudos anteriores e para o bisfenol A estão na mesma faixa de concentração. As Tabelas 14 e 15 relacionam alguns estudos feitos com Cladóceros obtidos à partir da literatura e indicando os valores de CE(I)50 obtidos nesta pesquisa com os organismos estudados.
51
Tabela 14 – Valores de CE/CL50 para diversas espécies de cladóceros em relação ao NP, obtidos a partir da literatura comparados com o presente estudo.
Organismo CE/CL50 mg L-1 Autores
Daphnia magna 0,19 COMBER et al., 1993
Daphnia magna 0,18 HIRANO et al.,2004
Daphnia magna 0,13 BRENNAN et al., 2006
Daphnia similis 0,309 Presente estudo
Ceriodaphnia cornuta 20 µgL-1 HONG e LI, 2007
Ceriodaphnia silvestrii 0,054* Presente estudo
Ceriodaphnia dubia 0,033 Presente estudo
As diferenças em relação a CE50 obtidas nesse estudo em relação aos demais trabalhos indicados na tabela, podem estar relacionadas à dureza da água utilizada nos testes e as condições de cultivo dos cladóceros. Lewis (1992) aponta que a toxicidade de vários surfactantes aniônicos, pode aumentar à medida que a dureza aumenta.
Tabela 15 – Valores de CE/CL50 para diferentes organismos expostos ao nonilfenol, obtidos a partir da literatura, comparados com o presente estudo.
Organismo-teste CE/CL50 (µg L-1) Autores
Dugesia japônica 457; 96 h HONG e LI, 2007
Physa acuta 120; 96 h HONG e LI, 2007
Neocaridina denticulate 220; 96 h HONG e LI, 2007 Caridina pseudodenticulata 195; 96 h HONG e LI, 2007
52 Podemos verificar que os organismos testados no presente estudo são mais sensíveis ao nonilfenol que os três crustáceos Neocaridina denticulate, Caridina pseudodenticulata e Moina macrocopa, além da planária Dugesia japônica e do o caramujo gastrópodo Physa acuta
Tabela 16 – Valores de CE/CL50 do bisfenol A para diversas espécies de cladóceros, obtidos a partir da literatura, comparados com o presente estudo.
Organismo CE/CL50 mg L-1 Autores
Daphnia magna 7,75 BRENNAN et al., 2006
Daphnia magna 10,0 IKE et al., 2002
Daphnia magna 12,8 HIRANO et al., 2004
Daphnia magna 16,0 MU et al., 2005
Daphnia magna 20,0 HENDRICKS et al., 1994
Daphnia similis 10,64 Presente estudo
Ceriodaphnia silvestrii 19,9 Presente estudo
Os resultados com BPA do presente estudo com Daphnia similis (10,64 mg L-1) e Ceriodaphnia silvestrii (19,9 mg L-1) encontram-se dentro da faixa obtida nos estudos feitos com Daphnia magna (7,75 – 20 mg L-1).
Já nos testes feitos no presente estudo com indivíduos de Chironomus xanthus, os resultados obtidos indicam que para o NP o valor do CEO para a emergência foi 100 µgg-1 e para o BPA foi de 12 mgg-1.
Diversos estudos de toxicidade aguda e crônica sobre a toxicidade do NP e BPA para os Chironomus sp foram feitos para Chironomus riparius indicando valores distintos: NP CL50, 10 dias, 315-465 µgL-1 (BETTINETTI et al., 2002); CE50 para emergência, 380 µgg-1 (BETTINETTI e PROVINI, 2002); concentrações de 50 e 100 µgL-1 induziram a deformidades do mento e do pécten (MEREGALLI et al., 2001) . Em relação ao BPA foram feitos estudos de efeitos não-letais, tais como verificação de deformidades, nos quais observou-se que níveis intermediários e mais baixos de BPA
53 (10 ngL-1 – 10 µgL-1) são responsáveis por maior incidência de deformidades no mento (WATTS et al., 2003).
A legislação brasileira atualmente vigente não contém valores de restrição para esses compostos, de tal forma ambos podem ser inclusos em uma categoria mais abrangente, a dos compostos orgânicos: 0,018 µgL-1 para águas doces de classe 1 e 2 (BRASIL, 2005). Foram realizados alguns estudos no Brasil que quantificaram o BPA e o NP em corpos d’água superficiais e de abastecimento, os dados estão indicados na Tabela 17.
Tabela 17 – Estudos feitos no Brasil quantificando Bisfenol A e Nonilfenol em corpos
d’água locais.
Local e autor Bisfenol A Nonilfenol
Rio das velhas. Ouro Preto a Nova Lima, MG. (MOREIRA, 2010)
8,6 a 168,3 ng L-1 25,9 a 1435,3 ng L-1
Rio Paraíba do Sul, SP. (SOUZA, 2011) ≤0,16 µg L-1 em águas superficiais ˂ 0,044 µg L-1 em água de abastecimento 0,178 a 0,846 µg L-1 águas superficiais ˂ 0,049 µg L-1 em águas de abastecimento Rio Piracicaba e Rio
Quilombo. Americana, SP. (BERALDO, 2012)
5,645 a 295,255 µg L-1 5,028 a 10,524 µg L-1
Os valores encontrados em águas locais na maioria dos casos anteriormente citados, encontram-se abaixo das faixas obtidas nos testes do presente estudo.
NP [5,028 a 10,524 µg L-1/ 34 a 310 µg/L ]: valores abaixo das CE50 encontradas Daphnia similis: CE(I)50 = 0,309 (±0,193) mgL-1 ou 310 µg/L.
Ceriodaphnia silvestrii: CE50 = 0,054 (±0,006) mgL-1
Ceriodaphnia dubia: CE50 = 0,0339 (±0,0048) mgL-1 ou 34 µg/L.
BPA [ 0,0056 a 0,295 mg/L / 10,64 a 19,9 mg/L] : valores abaixo das CE50 encontradas Daphnia similis: CE(I)50 = 10,64 (±2,008) mgL-1
54 Em relação aos sedimentos, não foram feitas análises quantificando o BPA e NP no Brasil, alguns trabalhos feitos em outros países estão listados na Tabela 18.
Tabela 18 – Estudos quantificando Bisfenol A e Nonilfenol em corpos d’água
internacionais.
Local e autor Nonilfenol Bisfenol A
Rio Kalamazoo, Michigan, USA (KANNAN, 2003).
5,8 - 15.3 ng g-1 -
Áreas de rios que desaguam na bacia de Okinawa, Japão (KITADA, 2008)
áreas rurais: 0 – 6,8µg kg-1 áreas urbanizadas: <1,2–
22,0 µg kg-1
-
Rio Elba e alguns tributários, República Checa e Alemanha (STACHEL et al., 2003)
27 – 428 µg kg-1 10 - 379 µg kg-1
Rio Elba, Alemanha (STACHEL et al., 2005)
- 7 - 1630 ng g-1
Rio Wenyu, Beijing, China (LEI et al., 2008)
- 0,6 – 59,6 ng g-1
Entre os critérios de restrição para o nonilfenol nas águas superficiais, temos: a concentração limite de 1μg L-1na Dinamarca (EA, 1998); e o mesmo valor (1μg L-1) no Canadá, em águas naturais (CANADA, 2002). Além disso, outras iniciativas relacionadas a redução da emissão de alquifenóis no ambiente, merecem ser destacadas: os Alquifenóis Etoxilados não são mais utilizados como matéria prima pela indústria de detergentes na Áustria; na Bélgica desde 2000 houve redução no uso dos APES nas formulações de limpeza industrial e em 1995 foram banidos nas formulações de uso doméstico; na Holanda o NPE não é utilizado desde 1988 em produtos de uso doméstico (NONILFENOL RISK REDUCTION STRATEGY, 1999).
O bisfenol A não possui legislação para sua restrição em águas, possuindo apenas o valor limite de migração específico (LME) relacionado ao contato do bisfenol
55 A com alimentos, no Brasil é estimado em 3 mgkg-1, enquanto na União Européia esse valor é estabelecido em 0,6 mgg-1 (BALLESTEROS-GOMEZ et al., 2009). O limite diário de ingestão (TDI) foi reduzido de 50 µg por kg/dia para 10 µg por kg/dia com NOEC em estudos com ratos
Pode-se fazer uso da avaliação de risco ambiental para analisar o impacto dos compostos tóxicos com base nos valores de CE50 obtidos em laboratório com a concentração ambiental estimada (CAE) relacionando com a recomendação de uso para cada composto químico (Zagatto e Bertoletti, 2008) de acordo com a equação:
Com base nos resultados obtidos nos testes de toxicidade aguda, utilizando-se a espécie com menor valor de CE50 e os dados da Concentração Ambiental Estimada obtida por BERALDO (2012) na cidade de Americana - SP, pode-se calcular o risco ambiental do BPA e do NP em água. Já nos cálculos do sedimento, para o NP foram utilizados dados da bacia de Okinawa, Japão (KITADA, 2008) e do BPA os resultados obtidos no Rio Elba, Alemanha (STACHEL et al., 2005). Quando a Concentração Ambiental Estimada / CE50 ˂ 1 indicam que com o presente padrão de uso, não são esperados risco ambientais ou o risco do uso é baixo (HALLING-SØRENSEN et al, 2000; OLIVEIRA, 2005) e quando o risco for 1,0 a probabilidade de ocorrência de dano ambiental é alta (OLIVEIRA, 2005).
Assim, para o nonilfenol, na água: consideramos a CAE de 5,028 µg/L e o CE50 de 0,034 mg/L usando a mesma unidade, 34 µg/L , o risco será de 0,15. Em relação ao sedimento consideramos: CAE de 1,2 µg/L e o CENO é de 50 µg/L, assim o risco será de 0,024, assim em ambos os casos o risco ambiental é considerado baixo .
Já para o bisfenol A, considerando a CAE de 5,645 µg/L e o CE50 de 10,64 mg/L, ou 10.640 µg/L o risco será de 0,00053 considerado de baixo risco. Para o sedimento, consideramos a CAE de 0,007 µg/L e o CENO de 0,006 µg/L, o risco será
56 de 1,16 é considerado elevado segundo os critérios de avaliação de risco utilizados (HALLING-SØRENSEN et al, 2000; ZAGATTO e BERTOLETTI, 2008).
Os fenóis e esteroides devido à sua lipofilicidade possuem tendência de acumulação em matrizes sólidas, o que é indicado pelos valores elevados de Log Kow (BPA= 3.32 e NP=4.48). Assim, os sedimentos podem assim adsorver elevadas quantidades de compostos fenólicos e estrógenos, o que caracteriza uma ameaça potencial à biota dos sedimentos (TERNES et al., 1999; YING et al., 2002).
O risco pode ser estimado através da Concentração e Efeito não observado, ou PNEC (Predictev no Effect Concentrations) para o BPA em espécies aquáticas, calculado em 64 µg/L, considerando os valores de CENO em peixes, invertebrados e algas (STAPLES et al., 2000). Em estudos de análise de risco quando a exposição humana foi considerada, determinou-se que o BPA é de baixa preocupação para a saúde humana (considerando os estudos feitos até o momento), e categorias de efeitos ambientais avaliados; a preocupação é considerada moderada para o ecotoxicidade e foram usadas categorias de propriedades físico-químicas na avaliação. O BPA foi considerado como substância que ainda pode ser usada mas com restrições e com melhorias (ROST, 2012).
O BPA além de causar mortalidade nos organismos pode prolongar o período intermuda e provocando o desenvolvimento embrionário anormal em Daphnia magna. Interferindo no metabolismo, modificando a ação do hormônio ecdisona fazendo-o funcionar similarmente ao hormônio juvenil (MU et al., 2005)
Além dos efeitos agudos e crônicos detectados para os organismos-teste, o NP como desregulador endócrino pode afetar o funcionamento do metabolismo dos mesmos. Alguns trabalhos relatam que em níveis sub-letais de exposição, o NP em Daphnia magna, de 25 µgL-1 (BALDWIN et al, 1997) e 42 µgL-1 (COMBER et al, 1993) já são suficientes para alterar as taxas de eliminação de metabólitos de testosterona, provocando androgenização metabólica nesses invertebrados e alteram a fecundidade de daphnideos sem causar mortalidade. As concentrações de NP encontradas no presente estudo encontram-se dentro da faixa que causa androgenização no metabolismo de Daphnia sp.
57
7. CONCLUSÕES
• Nonilfenol causou toxicidade aguda para Daphnia similis, Ceriodaphnia silvestrii e Ceriodaphnia dubia em concentrações superiores às concentrações encontradas no ambiente.
• Bisfenol A causou toxicidade aguda para Daphnia similis e Ceriodaphnia silvestrii em concentrações superiores às concentrações encontradas no ambiente.
• Nonilfenol e bisfenol A Ceriodaphnia silvestrii e Chironomus xanthus apresentaram sensibilidade crônica ao bisfenol e ao nonilfenol, em concentrações superiores às concentrações encontradas no ambiente.
• O bisfenol A e o nonilfenol em concentrações sub-letais ocasionam toxicidade
crônica em Ceriodaphnia silvestrii reduzindo a fecundidade dos organismos, reduzindo a produção de neonatas.
• O bisfenol A e o nonilfenol reduziram o percentual de emergência de Chironomus xanthus.
• O etanol utilizado como solvente na solução padrão de nonilfenol, nas concentrações utilizadas nesses testes, não interferiu na fecundidade e não causou toxicidade.
• O risco ambiental calculado para o nonilfenol é considerado baixo para as espécies testadas mediante as concentrações ambientais encontradas. Para o bisfenol A o risco é considerado elevado em Chironomus xanthus.
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8. RECOMENDAÇÕES
• Desenvolver mais estudos sobre a toxicidade do bisfenol A e do nonilfenol sobre populações de espécies nativas para o estabelecimento das faixas de tolerância em condições tropicais.
• Realizar mais trabalhos sobre a concentração do nonilfenol e do bisfenol A em ambientes aquáticos brasileiros para estimular a elaboração e implantação de uma legislação específica, atrelada a um sistema de controle de seu uso e disposição nestes ambientes.
• Realizar atividades de conscientização para estimular mudanças de comportamento na busca de consumo de novos produtos de higiene pessoal e limpeza que não contenham em sua formulações o nonilfenol; bem como de plásticos, tintas e resinas, que não tenham em sua base o bisfenol A.
59
9. REFERÊNCIAS
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